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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL

Área de Concentração: Infraestrutura e Meio Ambiente

Jaqueline Bonatto

BIOAUMENTAÇÃO IN SITU EM SOLO RESIDUAL DE BASALTO CONTAMINADO COM BIODIESEL

Passo Fundo

2013

JAQUELINE BONATTO


Orientador: Prof. Dr. Antônio Thomé.

Coorientadora: Profª. Drª. Luciane Maria Colla

Defesa apresentada ao Programa de Pós-Graduação

em Engenharia Civil e Ambiental da Faculdade de

Engenharia e Arquitetura da Universidade de Passo

Fundo, como requisito a obtenção do título de

Mestre em Engenharia.

Passo Fundo

2013

JAQUELINE BONATTO


Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil e Ambiental para obtenção do grau de Mestre em Engenharia na Faculdade de Engenharia e Arquitetura da Universidade de Passo Fundo na Área de concentração Infraestrutura e Meio Ambiente.

Data de Aprovação: Passo Fundo, 15 de março de 2013.

Doutor Antonio Thomé Orientador Doutora Luciane Maria Colla Coorientadora Doutor Manoel de Melo Maia Nobre Universidade Federal de Alagoas – UFAL Doutor Nilo Cesar Consoli Universidade Federal do Rio Grande do Sul- UFRGS Doutor Pedro Domingos Marques Prietto Universidade de Passo Fundo – UPF Doutora Evanisa Fátima Reginato Quevedo Melo Universidade de Passo Fundo – UPF

Passo Fundo 2012

AGRADECIMENTOS

Primeiramente, agradeço à Deus pela sua iluminação e conforto até mesmo nos momentos

mais difíceis;

Aos meus pais, pelo apoio nos estudos, pelo incentivo e carinho incondicional, meu muito

obrigada;

Agradeço aos meus irmãos, que sempre me deram força e apoio;

Ao meu namorado, pela paciência, atenção e carinho;

Um agradecimento especial, ao meu orientador Prof. Dr. Antonio Thomé pelo incentivo,

empenho, e pela sabedoria dedicada.

A professora Dr. Luciane Colla pela coorientação e auxilio.

À equipe do Laboratório de Geotecnia Ambiental, pela amizade, ajuda e contribuição na

realização deste trabalho, principalmente aos amigos Amilton e Letícia.

Agradeço o apoio financeiro obtido da CAPES e PRONEX/FAPERGS, pelo auxilio

financeiro da bolsa de pesquisa e na compra de equipamentos e materiais para realização da

pesquisa.

E à todos aqueles que participaram de forma direta ou indireta para que eu alcançasse esse

objetivo.

“A possibilidade de realizarmos um sonho é o

que torna a vida interessante.”

Paulo Coelho

RESUMO

A contaminação dos solos e das águas subterrâneas com hidrocarbonetos de petróleo tem sido

alvo de preocupação em todo o mundo, nessas últimas décadas. Os vazamentos de tanques e

os derrames acidentais em rodovias são as principais causas de contaminação do solo. O

contato dessas substâncias com o meio oferece risco tanto a saúde humana quanto ao meio

ambiente. Objetivou-se avaliar a degradação de biodiesel em solo através da técnica de

bioaumentação in situ. A pesquisa seguiu os seguintes passos: projeto e montagem do

equipamento, ensaio piloto, analise de degradação quantitativa de óleos e graxas, e qualitativa

das cadeias carbônicas, através da cromatografia gasosa. Foi avaliada a influência da umidade

e pH nos três raios e seis profundidades, e realizada a contagem microbiana pelo método

NMP. Para a realização dos ensaios de biorremediação, foram moldadas amostras de solo

indeformadas retiradas a uma profundidade média de 1,20 m com formato cilíndrico de 300

mm de altura e 300 mm de diâmetro. Os corpos de prova foram contaminados com biodiesel e

analisados nos períodos de 0, 15, 30 e 60 dias. Os corpos de prova foram mantidos a

temperatura controlada a 24°C. A dispersão do bioaumento ocorreu de forma homogênea nos

corpos de prova e a extração do contaminante foi de aproximadamente 60% em 60 dias. O

equipamento montado se mostrou de excelente aplicabilidade para aplicação da técnica de

bioaumentação in situ.

Palavras-chaves: hidrocarbonetos, degradação, microrganismos.

ABSTRACT

Contamination of soil and groundwater by petroleum hydrocarbons has been subject of

concern throughout the world in recent decades. The tank leaks and accidental spills on

highways are the main causes of soil contamination. The contact of these substances with the

medium provides both human health risk for the environment. This research aims to evaluate

will evaluate the degradation of biodiesel in soil using the technique of in situ

bioaugmentation. The study involved the following steps: designing and assembling the

equipment, test pilot, will be analyzed quantitatively, by analyzing oil and grease, and

qualitatively, the degradation of carbon chains by gas chromatography, and, moreover, will be

evaluated influence of moisture and pH in the three spoke and six depths, and performed the

microbial count by NMP. To test of bioremediation, soil samples were molded no

deformation removed to an average depth of 1.20 m with cylindrical shape of 300 mm height

and 300 mm in diameter. The analyzes were evaluated in five determined times 0, 15, 30, 60

and 90 days of contamination. The CP were maintained at laboratory temperature. The

dispersion of bioaugmentation occurred homogeneously in CP, and extraction of the

contaminant was approximately 60% in 60 days. The assembled equipment mounted proved

of great importance. Satisfactory results indicated good application of the technique of in situ

bioaugmentation.

Keywords: hydrocarbons, degradation, microorganisms.

LISTA DE FIGURAS

Figura 01. Diferentes fases presentes nas zonas insaturada e saturada ................................... 19

Figura 02. Reação global da transesterificação. ....................................................................... 20

Figura 03. Hidrólise de um éster catalisado por lipases ou esterases. ...................................... 37

Figura 04. Fluxograma da pesquisa. ......................................................................................... 43

Figura 05. Mapa de situação e localização da Área de Estudo................................................. 45

Figura 06. Local de coleta do solo. ........................................................................................... 46

Figura 07. Esquema do sistema completo de bioaumentação. ................................................. 48

Figura 09. Detalhe da haste de injeção. .................................................................................... 50

Figura 10. Equipamento piloto montado. ................................................................................. 51

Figura 11. Vista geral da haste de injeção. ............................................................................... 52

Figura 12. Vista do furo da haste de injeção ............................................................................ 52

Figura 13. Compactação do solo. ............................................................................................. 53

Figura 14. Corpo de prova finalizado. ...................................................................................... 54

Figura 15. Bloco de solo indeformado. .................................................................................... 55

Figura 16. Moldagem dos corpos de prova. ............................................................................. 55

Figura 17. Corpos de prova montados. ..................................................................................... 56

Figura 18. Contaminação dos corpos de prova. ....................................................................... 57

Figura 19. Bactéria selecionada Bacillus megaterium.............................................................. 58

Figura 20. Bactéria selecionada Bacillus pumilus. ................................................................... 59

Figura 21. Corpo de prova deformado com pressão injetada de 300 kPa. ............................... 63

Figura 22. Corpo de prova de 75 kPa. ...................................................................................... 64

Figura 23. Corpo de prova exumado – 75 kPa. ........................................................................ 65

Figura 24. Umidade do corpo de prova de 75 kPa. .................................................................. 65

Figura 25. Dados da pressão de injeção durante o experimento com aplicação da pressão de

300 KPa. ................................................................................................................................... 67

Figura 26. Vista externa do corpo de prova injeção de pressão de 75 kPa. ............................. 67

Figura 27. Vista interna do corpo de prova com pressão de injeção de 75 kPa. ...................... 68

Figura 28. Variação das umidades entre as camadas do corpo de prova com pressão de 75

kPa. ........................................................................................................................................... 69

Figura 29. Corpo de prova com pressão aplicada de 25 kPa. ................................................... 70

Figura 30. Área de abrangência da pressão aplicada de 75 kPa no corpo de prova

indeformado. ............................................................................................................................. 71

Figura 31. Área de abrangência do corpo de prova indeformado com pressão aplicada de 100

kPa. ........................................................................................................................................... 72

Figura 32. Exumação do CP indeformado com pressão injetada de 100 kPa. ......................... 73

Figura 33. Variação da umidade ao longo da profundidade do corpo de prova, nos três raios

estudados para o tempo inicial.................................................................................................. 74


estudados para o tempo de 15 dias. .......................................................................................... 75





Figura 37. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo inicial.

.................................................................................................................................................. 77

Figura 38. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo 15 dias.

.................................................................................................................................................. 78

Figura 39. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo inicial

de 30 dias. ................................................................................................................................. 78

Figura 40. Variação do pH ao longo da profundidade e nos diferentes raios no tempo de 60

dias. ........................................................................................................................................... 79

Figura 41. Variação do NMP/g de solo ao longo da profundidade e nos diferentes raios no

tempo de 0 dias. ........................................................................................................................ 81


tempo de 15 dias. ...................................................................................................................... 82


tempo de 30 dias. ...................................................................................................................... 83


tempo de 60 dias. ...................................................................................................................... 83

A Figura 45 mostra o comportamento dos microrganismos durante o tempo de experimento.

.................................................................................................................................................. 84

Figura 45. Log NMP/g de solo nos diferentes tempos estudados. ........................................... 84

Figura 46. Óleos e Graxas do contaminante ao longo da profundidade e nos diferentes raios

para o tempo inicial. ................................................................................................................. 85


para o tempo de 15 dias. ........................................................................................................... 86





Figura 50. Interação entre as variáveis estudadas em relação aos Óleos e Graxas extraídos nos

tempos. ...................................................................................................................................... 95

Figura 51. Gráfico dos efeitos principais para óleos e graxas. ................................................. 95

Figura 51. Interação entre as variáveis estudadas em relação a umidade nos tempos estudados.

.................................................................................................................................................. 97

Figura 53. Interação entre as variáveis estudadas em relação ao pH nos tempos estudados.... 98

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO .................................................................................................................... 13

1.1 PROBLEMA DE PESQUISA ......................................................................................... 14

1.2 JUSTIFICATIVA ............................................................................................................ 15

1.3 OBJETIVO GERAL ....................................................................................................... 17

1.4 OBJETIVOS ESPECÍFICOS .......................................................................................... 17

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ............................................................................................. 18

2.1 POLUIÇÃO DE SOLOS POR HIDROCARBONETOS................................................ 18

2.2 BIODIESEL .................................................................................................................... 20

2.3 BIORREMEDIAÇÃO ..................................................................................................... 22

2.3.1 Fatores que interferem no processo de biorremediação ............................................ 24

2.3.1.1 Nutrientes ........................................................................................................... 24

2.3.1.2 Umidade ............................................................................................................. 25

2.3.1.3 pH ....................................................................................................................... 26

2.3.1.4 Temperatura ........................................................................................................ 27

2.3.2 Técnicas de biorremediação ...................................................................................... 27

2.3.2.1 Atenuação natural monitorada ............................................................................ 27

2.3.2.2 Bioestimulação ................................................................................................... 28

2.3.2.3 Bioventilação ...................................................................................................... 31

2.3.2.4 Bioaumentação ................................................................................................... 32

2.4 MICRORGANISMOS DEGRADADORES DE HIDROCARBONETOS .................... 34

2.4.1 Processo de degradação do contaminante pelos microrganismos............................. 36

2.5 JET GROUTING – TÉCNICA DE TRATAMENTO DE SOLOS ................................ 38

2.5.1 Parâmetros de execução do Jet Grouting.................................................................. 39

2.5.1.1 Velocidade de rotação da vara ............................................................................ 39

2.5.1.2 Velocidade de subida .......................................................................................... 39

2.5.1.3 Composição da calda .......................................................................................... 41

2.5.1.4 Pressão do fluido aglutinante .............................................................................. 41

2.5.1.5 Caudal ................................................................................................................. 42

3 MÉTODO DA PESQUISA ................................................................................................... 43

3.1 Etapas da pesquisa ........................................................................................................... 43

3.1.2 Planejamento experimental ....................................................................................... 44

3.2 LOCAL DE ESTUDO .................................................................................................... 45

3.3 SOLO .............................................................................................................................. 46

3.4 PROJETO DO SISTEMA DE INJEÇÃO ....................................................................... 47

3.4.1 Montagem do equipamento....................................................................................... 50

3.5 MONTAGEM DO EXPERIMENTO ............................................................................. 53

3.5.1 Montagem dos corpos de prova deformados ............................................................ 53

3.5.2 Montagem dos corpos de prova indeformados ......................................................... 54

3.5.3 Contaminação do solo ............................................................................................... 56

3.6 COLETA DAS AMOSTRAS ......................................................................................... 57

3.7 PREPARO DO BIOAUMENTO .................................................................................... 58

3.7.1 Seleção das bactérias para bioaumentação ............................................................... 58

3.7.2 Preparo do inóculo (bioaumentação) ........................................................................ 59

3.8 DETERMINAÇÕES ANÁLITICAS .............................................................................. 59

3.8.1 Óleos e Graxas .......................................................................................................... 60

3.8.3 Determinação da Umidade ........................................................................................ 60

3.8.4 Contagem dos microrganismos ................................................................................. 61

3.8.5 Determinação do pH ................................................................................................. 61

4.1 Realização dos ensaios pilotos ..................................................................................... 62

5. RESULTADOS ................................................................................................................... 74

5.1 Umidade e pH.................................................................................................................. 74

5.2 Contagem dos microrganismos ....................................................................................... 79

5.3 Óleos e Graxas ................................................................................................................ 85

6. ANÁLISE ESTATÍSTICA ................................................................................................... 94

6.1 Óleos e graxas ................................................................................................................. 94

6.2 Umidade .......................................................................................................................... 96

6.3 pH .................................................................................................................................... 97

7. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS .................................................................................... 99

8. CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................................. 101

9. RECOMENDAÇÕES PARA TRABALHOS FUTUROS ................................................. 102

REFERÊNCIAS ..................................................................................................................... 103

13

1. INTRODUÇÃO

A contaminação dos solos e das águas subterrâneas com hidrocarbonetos de petróleo

tem sido objeto de preocupação nas últimas décadas. Os pequenos e contínuos vazamentos

favorecidos pelo envelhecimento dos tanques de estocagem, os derramamentos durante a

operação de transferência de produtos; as falhas estruturais dos tanques ou a instalação

inadequada são consideradas as principais fontes de contaminação dos solos e águas

subterrâneas, e o contato destas substâncias com o meio físico podem afetar diretamente a

população, oferecendo riscos à segurança das pessoas e dos ecossistemas.

Diante deste cenário, muitas pesquisas estão sendo realizadas na intenção de promover

a remediação destas áreas contaminadas por hidrocarbonetos. Já existem diversas tecnologias

de remediação para a remoção direta dos contaminantes, assim como para o aumento do

potencial de biodegradação destes poluentes em áreas contaminadas.

A bioaumentação é a introdução de microrganismos em ambientes exógenos para

acelerar a biorremediação devido o aumento da população bacteriana.

A biorremediação de hidrocarbonetos derivados de petróleo é uma forma eficaz,

econômica e ambientalmente correta, sendo considerada um método viável para o tratamento

de hidrocarbonetos de petróleo em solos contaminados (ALEXANDER, 1999).

A eficiência da biorremediação é uma função da capacidade dos microrganismos

degradarem os compostos xenobióticos presentes no solo. Portanto, aumentar a capacidade

dos microrganismos degradadarem, utilizando a técnica de bioaumentação para promover a

atividade dos microrganismos degradadores ou melhorar a eficiência da biorremediação, se

tornou uma das alternativas eficazes para minimização dos impactos ambientais.

A intensidade da biodegradação dos hidrocarbonetos no solo é influenciada por vários

fatores ambientais, como qualidade e quantidade de contaminantes, populações microbianas

endógenas, propriedades do solo, pH, temperatura, conteúdo de água e disponibilidade de

nutrientes (WALWORTH et al., 2003).

14

1.1 PROBLEMA DE PESQUISA

A forte industrialização e o desenvolvimento econômico do Brasil, principalmente, a

partir da década de 70, exigiram grande estruturação de toda a cadeia produtiva dos derivados

do petróleo, desde novas descobertas de campos de petróleo passando pela formação de vários

pólos petroquímicos e o aumento das redes de distribuição, a ponta dessa cadeia.

Em 2010, segundo a Agência Nacional do Petróleo (ANP, 2011), no Brasil existiam

16 refinarias, 501 bases de distribuição, 387 distribuidoras, 38.235 postos de revenda e uma

comercialização de aproximadamente 103 mil m3/dia dos principais derivados de petróleo.

Tendo em vista a grande cadeia de produção desses combustíveis na matriz energética,

a probabilidade de vazamentos e de derrames durante o refino, o transporte, o armazenamento

e a manipulação ainda é elevada.

A busca por fontes energéticas alternativas tem sido estimulada, devido à preocupação

em diminuir os índices elevados de poluição e a dependência de combustíveis fósseis. Por

esse motivo, vem sendo explorada cada vez mais a utilização de biocombustíveis, como o

biodiesel cujas fontes são renováveis, podendo, desse modo, ser produzido a partir de óleos

vegetais ou de gorduras animais.

Nessa mesma velocidade, o estudo de novas técnicas para remediação de áreas

contaminadas vem sendo realizado, uma vez que vazamentos e derrames acidentais durante o

refino, o transporte e, principalmente, durante a estocagem ainda são uma problemática

constante.

Segundo um histórico de acidentes relacionados ao transporte de cargas perigosas no

estado do Rio Grande do Sul, foram registrados, pela Fundação Estadual de Proteção

Ambiental Henrique Luiz Roessler/RS (FEPAM), no período de 1994 a julho/2011, 516

acidentes com produtos químicos das mais diversas origens. Aproximadamente 31% desse

montante estavam relacionados ao derramamento de combustíveis tanto derivados do petróleo

quanto de origem renovável, como o biodiesel, apresentando maior prevalência de acidentes

ocasionados por derrame de óleo diesel. Dentro desse histórico, aproximadamente 94% dos

acidentes ocorreram em rodovias ou ferrovias, sendo o solo, portanto, o compartimento

ambiental mais impactado.

Com o intuito de mitigar as ocorrências de contaminação de combustíveis dessa

natureza no solo, vem se utilizando cada vez mais estratégias de remediação para

15

descontaminar ambientes impactados. A biorremediação é uma técnica de remediação do

local contaminado que utiliza processos biológicos.

A técnica de bioaumentação utiliza a inserção dos microrganismos para acelerar o

processo de degradação do contaminante. O elevado potencial do uso de microrganismos,

apontados na literatura como agentes degradadores das mais diversas substâncias indica o

tratamento biológico como um dos mais eficientes modos de reduzir os efeitos adversos dos

hidrocarbonetos sobre o meio ambiente (ALEXANDER, 1999). Desta forma, a aplicação da

técnica de bioaumentação vem se destacando como uma das estratégias mais promissoras a

serem adotadas no tratamento de solos contaminados por hidrocarbonetos de petróleo.

As técnicas de biorremediação são muito utilizadas para remediar áreas contaminadas

por hidrocarbonetos de petróleo em função do seu custo-benefício. No caso da bioaumentação

in situ, ainda não se tem conhecimento do comportamento e da distribuição espacial (radial)

dos microrganimos inseridos no solo. Além disso, não encontram-se dados na literatura de

formas de injeção in situ dos microrganismos selecionados para degradação de

hidrocarbonetos de petróleo, de uma forma que abranja toda a área impactada.

Buscam-se as respostas para as seguintes questões: Qual a eficiência da técnica de

bioaumentação num processo de remediação de solo contaminado com biodiesel puro

(B100)? Qual a influência da umidade no processo de bioaumentação? Como ocorre a

distribuição radial dos microrganismos inseridos no solo?

A hipótese deste estudo situa-se no fato de que o uso da técnica de bioaumentação

pode ser uma metodologia eficiente para a biodegradação do biodiesel. Caso esta hipótese

seja correta, a pressão de injeção dos microrganismos abrangerá toda a área afetada e a

umidade no meio influenciará o comportamento dos microrganismos no processo de

degradação.

1.2 JUSTIFICATIVA

Nas últimas décadas, o aumento de acidentes envolvendo transporte de petróleo e seus

derivados com a consequente contaminação do ambiente por esses compostos, resultaram em

pesquisas que objetivam isolar e identificar microrganismos com a capacidade de degradar

16

hidrocarbonetos de petróleo para uma eventual utilização em processos de recuperação das

áreas poluídas.

A aplicação de processos biológicos ao tratamento de solos contaminados por

hidrocarbonetos de petróleo tem despertado um grande interesse das comunidades científica e

industrial, nas últimas décadas. São processos de tratamento que utilizam microrganismos

(bactérias, fungos e leveduras) para reduzir ou eliminar compostos orgânicos perigosos ao

meio ambiente e à saúde humana, que se acumularam no ambiente. Entre as principais

vantagens do emprego dos processos biológicos está o seu baixo custo, comparando-se com

os processos convencionais (DAVIS et al., 1995).

Além disso, são processos naturais, com baixo consumo de energia e que causam

poucas mudanças nas características físicas, químicas e biológicas do meio. Entre as técnicas

biológicas de tratamento de solos contaminados, encontra-se a técnica de bioaumentação.

Nesta técnica, há a inserção de microrganismos selecionados no solo contaminado a fim de

degradar o contaminante presente.

No Brasil, há uma grande quantidade de solos contaminados por hidrocarbonetos que

precisam de tratamento de baixo custo e ambientalmente correto. A bioaumentação é um

processo que atende a esses quesitos. Contudo, o emprego desta técnica apresenta um desafio

tecnológico devido à importância de se conhecer a influência dos microrganismos presentes

no solo nos processos biodegradativos dos contaminantes.

Com a quantidade de microrganismos naturalmente presentes no solo, já ocorre

degradação, mas esta ainda é muito lenta, sendo assim a estimulação das populações nativas é

uma das melhores formas de aumento da atividade microbiana na área contaminada e melhor

eficiência na degradação.

Providenti et al. (1993) afirmam que as condições ambientais podem afetar o processo

de biodegradação em dois níveis: influenciando o crescimento e a atividade microbiana e

influenciando as propriedades físicas e químicas dos poluentes. Os efeitos das diferentes

condições ambientais impostas ao sistema solo/poluentes/microbiota podem ser interativos, o

que torna difícil prever um modelo de comportamento deste sistema. A otimização das

condições ambientais é, portanto, uma etapa fundamental no desenvolvimento de qualquer

tecnologia a ser adotada no processo de biorremediação de solos contaminados.

17

1.3 OBJETIVO GERAL

O objetivo geral do trabalho foi avaliar a degradação de biodiesel em solo através

da técnica de bioaumentação in situ.

1.4 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

Os objetivos específicos foram:

a) Projetar e montar um equipamento para desenvolver a técnica de bioaumentação in

situ;

b) Avaliar a distribuição espacial (radial e profundidade) da degradação qualitativa e

quantitativamente; c) Avaliar a influência da umidade no processo de biorremediação.

18

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 POLUIÇÃO DE SOLOS POR HIDROCARBONETOS

A poluição de solos por hidrocarbonetos de petróleo tornou-se uma preocupação

ambiental em muitas partes do mundo. Os fatores que contribuíram para isso foram à forte

industrialização e o desenvolvimento econômico do Brasil, a partir da década de 70, que

exigiram grande estruturação de toda a cadeia produtiva dos derivados do petróleo, desde

novas descobertas de campos de petróleo passando pela formação de vários pólos

petroquímicos e o aumento das redes de distribuição (VAZ et al., 2008).

Diante de toda essa estrutura logística da produção e comercialização do petróleo e de

seus derivados, as preocupações relacionadas ao potencial de contaminação de solos e águas

subterrâneas, principalmente por vazamentos de tanques de armazenamento subterrâneos em

postos de combustíveis, vêm crescendo (MARIANO, 2006).

Pearson e Oudijk (1993) relataram que as principais causas de vazamentos

relacionados aos sistemas de armazenamento subterrâneos de combustíveis (SASC)

encontrados nos postos de combustíveis são:

a) Os tanques são frequentemente instalados sem nenhum cuidado, podendo provocar

algum tipo de dano nas paredes;

b) Os tanques normalmente não sofrem nenhum tipo de manutenção, permitindo,

assim, que a corrosão se instale e comprometa a integridade do material. Tanques que ficam

em contato direto com o solo também irão corroer mais rapidamente por causa da umidade e

precipitação;

c) Os SASC são frequentemente instalados sem a proteção catódica, e detectores de

vazamentos;

d) Os tanques são normalmente construídos de parede simples, sem revestimento com

material anti-corrosivo;

e) Oscilações do nível freático provocam condições mais favoráveis para a corrosão

dos tanques e suas conexões quando são instalados na altura ou abaixo do nível freático. Água

subterrânea com pH ácido pode acelerar a corrosão do tanque.

19

Segundo Mariano (2006) o transporte dos hidrocarbonetos no solo é caracterizado pela

formação de quatro fases distintas que regulam o processo de migração do produto: fase

líquida residual, fase líquida livre, fase dissolvida e fase vapor (Figura 1).

Figura 01. Diferentes fases presentes nas zonas insaturada e saturada.

Fonte: GUIGUER, 2000 apud MARIANO, 2006.

A fase líquida residual pode existir no solo como resíduos líquidos relativamente

imóveis, adsorvidos ou retidos entre os sólidos do solo. O líquido livre não residual que passa

pelo solo é chamado de fase líquida livre, que quando atinge o nível d’água subterrâneo passa

a flutuar sobre o mesmo. Hidrocarbonetos em fase dissolvida podem estar presentes na

superfície sólida do solo formando películas, ou na água do solo; quando atingem o nível

20

d’água subterrâneo formam a chamada pluma de contaminação. Os hidrocarbonetos em fase

de vapor podem existir como componentes do vapor do solo, podendo também se condensar e

adsorver-se na superfície sólida ou dissolver-se na água do solo (GUIGUER, 2000 apud

MARIANO, 2006).

2.2 BIODIESEL

A possibilidade de uso de óleos vegetais como combustíveis é conhecida desde o final

do século XIX. No entanto, combustíveis baseados em óleos vegetais passaram a ter

importância após a crise do petróleo na década 70, quando os óleos vegetais, de grande

importância na indústria de alimentos, passaram a ser testados como combustível,

considerando-se uma alternativa ao diesel de petróleo (SCHLEICHER et al., 2009).

A constituição química do biodiesel é de ésteres metílicos ou etílicos de ácidos graxos

de cadeia longa, os quais são obtidos, respectivamente, pela transesterificação de

triacilglicerídeos (derivados de óleos vegetais ou de gordura animal) com metanol ou etanol.

No processo de transesterificação, a reação entre os triacilglicerídeos e o álcool é catalisada

por um ácido ou uma base, ou uma enzima (lipase), resultando na produção do biodiesel e de

subprodutos como o glicerol (ANP, 2003).

Figura 02. Reação global da transesterificação.

Fonte: Adaptado de Freedman et al. (1986); Noureddini e Zhu (1997) apud POSSATO (2009)

A baixa complexidade estrutural do biodiesel é devido à sua composição ser

predominantemente de oito diferentes ácidos graxos (C12-C18) metil esterificados, incluindo

oleato, palmitato, estearato, linoleato, miristico, laureato e linolenato, e a concentração de

21

cada ácido graxo variam de acordo com a fonte de origem do biodiesel (MURUGESAN et al.,

2009 a, b). No entanto, o perfil de ácidos graxos do óleo de soja favorece o processo de

oxidação deste biocombustível, devido a quantidade de ácidos graxos insaturados,

principalmente ácido linoléico (C18:2) (53%), oléico (C18:1) (23%), palmítico (11%),

linolênico (C18:3) (8%) e esteárico (C18:0) (4%) (DOMINGOS et al., 2007).

O processo de degradação oxidativa do biodiesel pode ser ativado pela luz, ou seja,

está sujeito a degradação por foto-oxidação. Este tipo de oxidação é um mecanismo que

envolve a adição direta de oxigênio singlete (O2) aos ácidos graxos insaturados. O oxigênio

singlete reage diretamente com as duplas ligações presentes no óleo, produzindo

hidroperóxidos (FERRARI e SOUZA, 2009).

Além da foto-oxidação, o biodiesel tende a se oxidar sob influência de outras

condições abióticas como calor, umidade, ar atmosférico e metais. Umas das consequências

da oxidação é o aumento da viscosidade do biodiesel, resultando em reações de condensação

envolvendo as duplas ligações (KNOTHE, 2007).

Segundo Dias (2008) os óleos utilizados na base do biodiesel são higroscópicos por

natureza, ou seja, facilmente absorvem e retêm umidade. No entanto, Gerpen et al. (1997) e

Vieira et al. (2006) confirmam que o biodiesel apresenta uma grande afinidade com água.

Esta propriedade higroscópica do produto eleva consideravelmente seu teor de água

simplesmente ao entrar em contato com a umidade do ar. Vieira et al. (2006) verificaram que

a capacidade de absorção de água do biodiesel é cerca de trinta vezes maior do que absorção

de água do diesel de petróleo. Gerpen et al. (1997) constataram que o biodiesel de soja é

capaz de absorver 40 vezes mais água do que o diesel. Posteriormente, Vieira et al. (2007)

constataram que a capacidade de absorção de água, em misturas biodiesel/diesel, aumenta

com o aumento do teor de biodiesel.

Segundo Bücker (2009) uma das vantagens do biodiesel (do ponto de vista ambiental),

em relação ao diesel de petróleo, é sua maior biodegradabilidade, que estaria relacionada à

ausência de moléculas aromáticas, disponibilidade de pontes de éster de alta energia, e as

propriedades higroscópicas.

Segundo Pasqualino et al. (2006), o biodiesel é um combustível renovável limpo,

obtido a partir de matérias-primas orgânicas, como óleos vegetais ou gordura animal, e

principalmente produzido por meio da transesterificação do óleo ou gordura, com um

álcool de cadeia curta na presença de um catalisador (geralmente, NaOH ou KOH). As

propriedades físico-químicas do biodiesel são semelhante a do combustível diesel, e pode,

22

portanto, total ou parcialmente, substituir o diesel fóssil em motores de ignição

por compressão. O biodiesel também tem muitas vantagens ambientais quando toma em

consideração a redução na emissão de contaminantes, e é biodegradável e não-tóxico.

2.3 BIORREMEDIAÇÃO

A tecnologia de biorremediação tornou-se importante para a restauração de ambientes

poluídos por resíduos de petróleo, pois utilizam a capacidade dos microrganismos em

biodegradar ou biotransformar as mais diversas substâncias perigosas (DIBBLE e BARTHA,

1979; GENOUW et al., 1994; BALBA et al., 1998; MACNAUGHTON et al., 1999;

RHYKERD et al., 1999; MISHRA et al., 2001; VASUDEVAN e RAJARAM, 2001;

RAHMAN et al., 2003). A biorremediação possui a vantagem de ser um processo natural que

promove a destruição ou a transformação a produtos menos tóxicos de muitos poluentes

ambientais.

Desde as décadas passadas, as estratégias de biorremediação têm sido consideradas

eficazes e de baixo custo para a remediação de solos contaminados por petróleo e de outros

compostos orgânicos evitando proporcionar maiores distúrbios na área ambientalmente

impactada (MORAIS, 2005).

A biorremediação de óleo diesel e misturas de diesel/biodiesel em solo pode ser

promovida pela estimulação de microrganismos endógenos, com a introdução de nutrientes e

oxigênio no solo (bioestimulação) (SEKLEMOVA et al., 2001), ou através da inoculação e

introdução de um consorcio microbiano enriquecido no solo (bioaumentação) (RICHARD e

VOGEL, 1999, BARATHI e VASUDEVAN, 2001 apud BENTO et al., 2004).

O tratamento biológico é sempre necessário para avaliar a viabilidade de testes em

laboratório para determinar o potencial microbiano em degradar poluentes e avaliar

estratégias para otimizar a taxa de degradação antes do projeto de escala real in situ ou ex situ

(MARIANO et al., 2007).

Braddock e Cattedrall (1999) avaliaram a biorremediação como uma estratégia de

tratamento de locais contaminados com hidrocarbonetos de petróleo, esta técnica tem como

dificuldade estabelecer em que ponto a degradação por microrganismos está ocorrendo.

23

Trindade (2002), Pala (2002) e Borges (2001) realizaram estudos voltados para a remediação de solo argiloso, contaminado com petróleo, utilizando a biodegradação como

técnica.

No Brasil, a maioria dos solos apresenta elevados teores de argila, estes são

denominados de Latossolos, que são os mais comuns e mais ricos em óxidos de Fe e Al (estes

óxidos fixam bastante fósforo no solo) (RESENDE, 2002). Tendo em vista que, os hidrocarbonetos são pouco solúveis em água, estes são

facilmente adsorvidos pela argila ou frações de húmus no solo e sofrem partição lenta para a

fase aquosa, no qual serão metabolizados pelos microrganismos (BARDI et al., 2000). De

acordo com Huang et al. (2000), em solos insaturados, a biodegradação de hidrocarbonetos de

petróleo será influênciada pela área de interface entre o óleo e a água. A área de interface, por

conseguinte é um dos fatores limitantes para o crescimento microbiano e para a

biodegradação. As tecnologias de biorremediação in situ (atenuação natural, bioestimulação,

bioventilação, bioaumentação) possuem baixo custo relativo quando comparadas às

tecnologia ex situ (landfarming, compostagem, biopilhas e biorreatores). Entretanto, há uma

grande dificuldade de aplicá-las na recuperação de solos contaminados por petróleo e/ou

derivados quando estes apresentam características argilosas, bastante comuns no Brasil.

Dentre as tecnologias ex situ, a utilização de biorreatores apresenta maior aplicabilidade no

tratamento de solos contaminados de natureza argilosa, permitindo o monitoramento efetivo

do processo, maior controle das variáveis (valor de pH, temperatura, umidade, etc.) e melhor

incorporação de aditivos. Além disso, os biorreatores são sistemas completamente fechados

que permitem o controle de emissões e possibilita, na maioria dos casos, a redução do tempo

de processo (RAIMUNDO e RIZZO, 2002).

Trindade et al. (2002) relataram que derrames de óleos em solos argilosos tem

estimulado diversos estudos na área de biorremediação. Isto porque há grande dificuldade de

remediar estes solos devido às fortes interações entre o solo e os contaminantes, além da baixa

permeabilidade. Contudo, avaliaram a eficiência da remoção de poluentes através da adição

de microrganismos nativos de solos (Nocardia nova, Pandoraea sp., Rhodotorula glutinis)

definindo o melhor “pool” a ser utilizado no tratamento. Foi avaliada também a eficiência da

das taxas de nutrientes (C:N:P) ao longo do processo.

24

2.3.1 Fatores que interferem no processo de biorremediação

2.3.1.1 Nutrientes

Siqueira et al. (1999) destaca entre os macronutrientes, o carbono como a principal

fonte de nutrientes da célula microbiana, participando com 47% da sua matéria seca, sendo

suas fontes as mais diversas, como aminoácidos, ácidos graxos, ácidos orgânicos, açúcares e

compostos aromáticos. Em ambientes naturais, o carbono é o nutriente que normalmente

limita o crescimento microbiano sendo que os nutrientes inorgânicos estão presentes em

quantidades que normalmente excedem as demandas das comunidades microbianas

(ALEXANDER, 1999).

Além do carbono, outros nutrientes básicos (macronutrientes) exigidos para o

desenvolvimento microbiano são o nitrogênio, hidrogênio, oxigênio, fósforo, enxofre e, em

baixo nível, diversos metais (Fe, Mn, etc.), podendo variar de acordo com o poluente

(MARIANO, 2006).

Segundo Frankenberger (1992) e Spinelli (2005) o nitrogênio é a chave da produção

de proteínas e ácidos nucléicos. O fósforo ocorre na natureza na forma de fosfatos inorgânicos

e orgânicos, sendo os primeiros (PO4-2) muito utilizados no crescimento microbiano, e os

últimos utilizados sob a ação das enzimas fosfatases (SIQUEIRA et al., 1999). O fósforo é

necessário na produção de ATP para funções metabólicas, além de constituir ácidos nucléicos,

fosfolipídeos e ácidos tecóicos (FRANKENBERGER, 1992; SPINELLI 2005).

Outros nutrientes que podem influenciar a degradação dos hidrocarbonetos no solo são

o ferro e o enxofre, porque desempenham funções celulares que estão intimamente

relacionadas ao metabolismo dos hidrocarbonetos, como a participação na estrutura das

enzimas que realizam a degradação destes compostos nas células microbianas (JACQUES et

al., 2007).

Para que um microrganismo utilize os compostos oleosos como fonte de carbono e

energia para o seu crescimento é necessário que possua várias enzimas que transformam as

complexas moléculas em intermediários comuns das suas rotas catabólicas (MORAES e

TORNISIELO, 2009).

25

As fontes de nitrogênio mais comuns utilizados em solos contaminados incluem

nitrato de amônia e ureia, sendo que a ureia não é muito utilizada porque os óleos refinados

inibem a hidrólise da mesma para amônia e CO2 (SPINELLI, 2005).

Horel e Schiewer (2009) em um estudo sobre a degradação de diesel e um combustível

sintético afirmam que adicionando nutrientes (N–P2O5–K2O) ao solo contaminado em uma

relação de 300mg/kg, a remoção dos contaminantes foi 50% maior do que uma amostra sem a

adição de nutrientes.

Gallego et al. (2001) e Gogoi et al. (2003) demonstraram que a biorremediação de

solos poluídos por hidrocarbonetos de petróleo pode ser acelerada com a adição de nutrientes.

2.3.1.2 Umidade

O teor de umidade do solo afeta diretamente a biodisponibilidade de contaminantes, a

transferência de gases, o nível de toxicidade dos contaminantes, a movimentação e o estado

de crescimento dos microrganismos e a distribuição das espécies (COOKSON, 1994).

Segundo Spinelli (2005), a água, ou umidade do solo é o veículo de transporte de

nutrientes e do oxigênio para fora e dentro das células dos microrganismos. Pode estar

presente em três formas, que são: livre, capilar (presente nos poros do solo e é aquela

disponível para os microrganismos) e higroscópica (interage com a matriz do solo e não está

geralmente disponível). A escassez assim como o excesso de água no solo é um fator

limitante uma vez que as reações metabólicas dependem desta para ocorrer e o seu excesso

pode inibir a passagem de oxigênio através do solo.

O volume total de poros de determinado solo varia de 50% a 60%, sendo 15% a 45%

ocupados pela água e o restante por gases. Os gases presentes no solo são os mesmos

encontrados na atmosfera (N2, O2, CO2) além daqueles decorrentes da atividade biológica

como, por exemplo, o CH4 e o H2S (SIQUEIRA et al., 1999). Tanto os gases como a água

competem pelo espaço poroso do solo. Dessa forma, pode-se estabelecer a seguinte relação:

quando o solo está parcial ou totalmente preenchido por água, a disponibilidade de gases para

os microrganismos é menor, ou seja, tem menos disponibilidade de oxigênio para as

atividades metabólicas dos microrganismos e consequentemente menor degradação

(MOREIRA e SIQUEIRA, 2002).

26

A umidade do solo é essencial para a biodegradação uma vez que a maioria dos

microrganismos vive no filme d’água em torno da partícula do solo. A degradação do óleo

pelos microrganismos do solo ocorre na interface óleo-água (McGILL et al., 1981). O

tamanho da interface óleo-água limita o espaço de adesão das bactérias e, consequentemente,

um aumento desta área estimularia a degradação microbiana (POREMBA et al., 1993). A

baixa solubilidade de compostos orgânicos em água limita a ação dos microrganismos.

Segundo Ortega-Calvo et al. (1997), os microrganismos do solo degradam os compostos

dissolvidos em água mais facilmente que aqueles sorvidos na matriz do solo.

De acordo com dados da literatura, o teor de umidade deve estar na faixa de 25-85%

da capacidade de campo do solo, sendo a faixa ótima de 50-80% para a biodegradação de

contaminantes em solo (WDNRBRRM, 2004). No entanto, não há unanimidade quanto ao

teor ótimo de umidade, posto que alguns autores citam que este se encontra na faixa de 35-

65% da capacidade de campo do solo (HUPE et al., 2001).

O principal problema da saturação do solo é a mudança de um ambiente aeróbico para

outro anaeróbico. Em condição de anaerobiose, o metabolismo é drasticamente reduzido

devido à própria falta de oxigênio e/ou a produção, nesta condição, de toxinas de origem

microbiológica. Além disso, a mudança do sistema aeróbico para anaeróbico, normalmente

acarreta alterações na relação número de células de fungos por números de células de

bactérias, geralmente prejudicando o processo de biodegradação (ALMEIDA e CARVALHO,

1995).

2.3.1.3 pH

O pH ótimo para a ação dos microrganismos é usualmente próximo da neutralidade,

mas muitos microrganismos presentes nos solos podem agir sem prejuízos de suas funções

para valores de pH entre 5 e 9 (CORSEUIL e ALVAREZ, 1996). Tem sido relatado que o pH

ideal para ação dos microrganismos presentes no solo deve estar entre 5,5 e 8,5

(CARDOSO,1992).

Wei et al. (2005) estudaram a degradação de lamas oleosas de petróleo, monitorando

alguns fatores importantes para a degradação. Os valores ideais para degradação deste

contaminante foram de pH 7 a 8.

27

2.3.1.4 Temperatura

A temperatura do solo é função da relação entre a quantidade de energia calorífica

absorvida e perdida, sendo que o primeiro fato depende da cobertura vegetal, tipo de solo,

umidade entre outros. A temperatura do solo sofre variações diárias e sazonais, com marcada

influência nos horizontes superficiais, portanto, na região de maior atividade microbiana

(CARDOSO et al., 1992). A temperatura é um dos fatores ambientais mais importantes que influênciam a

atividade e a sobrevivência dos microrganismos (CORSEUIL e ALVAREZ, 1996). Baixas

temperaturas diminuem a fluidez e a permeabilidade da membrana celular, que controla o

transporte de nutrientes (e contaminantes) entre o meio exterior e o interior da célula

microbiana. Altas temperaturas são associadas com atividades enzimáticas mais altas e taxas

de biodegradação mais rápidas, até um valor que é específico de cada espécie (CORSEUIL e

WEBER, 1994).

Ferguson et al. (2003) também verificaram o efeito da temperatura na mineralização

de petróleo em sedimentos coletados da Antártida e demonstraram que existe uma correlação

positiva entre eles. Em temperaturas próximas ao ponto de congelamento da água foi

verificado a ausência da mineralização dos hidrocarbonetos do petróleo enquanto que a 37ºC

e 42ºC foram observadas as maiores taxas de mineralização o que surpreendeu os

pesquisadores pois os microrganismos presentes no sedimento apresentaram temperaturas

ótimas de crescimento entre 20 e 30ºC.

Coulon et al. (2005) estudaram a influência da temperatura junto com adição de

nutrientes na degradação de hidrocarbonetos de petróleo, para um solo da antártica. Os

autores afirmam que o aumento da temperatura do solo de 4 °C para 20 °C favoreceu muito a

degradação destes contaminantes.

2.3.2 Técnicas de biorremediação

2.3.2.1 Atenuação natural monitorada

28

A atenuação natural é uma forma de remediação que envolve a atividade microbiana

sem que haja intervenção humana, apenas o monitoramento do processo de degradação

natural. É uma técnica simples, normalmente lenta, que depende dos processos naturais para

reduzir a toxicidade da massa de um contaminante no solo (SCOW e HICKS, 2005). No

entanto, as condições ambientais devem ser adequadas para se empregar tal técnica. Além

disso, é necessária a presença de microrganismos nativos capazes de biodegradar o

contaminante presente no solo (BAPTISTA, 2007).

Baptista e Rizzo (2004) realizaram estudos acompanhando o processo de atenuação

natural de solo contaminado por petróleo. Os resultados obtidos nos dois primeiros meses de

acompanhamento do processo de atenuação natural de duas amostras de solo contaminado

com 5 e 10% de óleo cru indicaram uma redução de 5 e 12%, respectivamente, no teor do

contaminante.

Meyer (2011) estudou a biodegradação de misturas de diesel/biodiesel em dois tipos

de solos por atenuação natural, os autores verificaram que os solos argilosos degradaram mais

facilmente que os solos arenosos, isso se deve, ao solo argiloso possuir mais CTC (capacidade

de troca catiônica) que o solo arenoso, no entanto, auxiliando a quebra das ligações covalentes

do xenobiótico. Neste estudo foram realizadas a quantificação de CO2, a atividade enzimática

e a contagem de microrganismos. A contagem de bactérias diminuiu após o 13° dia de

ensaios. O FDA (Hidrólise de Diacetato de Fluoresceína) se mostrou menor à medida que

aumentava a concentração de biodiesel.

2.3.2.2 Bioestimulação

A bioestimulação é uma técnica que estimula o crescimento da população microbiana

pela adição de nutrientes ao solo e aceptores de elétrons.

Devido à elevação da população de microrganismos, decorrente da adição de

nutrientes e aceptores de elétrons, os hidrocarbonetos são, supostamente, degradados mais

rápidos na bioestimulação do que na biorremediação natural (SARKAR et al., 2005). Margesin e Schinner (2001) compararam a biorremediação de solo poluído por óleo

diesel com concentração inicial de 2612 mg/kg de solo através da atenuação natural e

29

bioestimulação por fertilizantes e verificaram redução de aproximadamente 70% no solo

bioestimulado enquanto que no solo não tratado a redução foi de 50%. Estes autores relataram

ainda que no solo que recebeu fertilizantes, o número de microrganismos, a respiração do solo

e as atividades das enzimas catalase e lipase tiveram aumento significativo estando

correlacionados com a diminuição da concentração de hidrocarbonetos.

Baptista et al. (2004) utilizaram a bioestimulação no tratamento de solos argilosos

contaminados com petróleo e verificaram ser uma ferramenta a mais no emprego de

microrganismos para biodegradação de xenobióticos, no entanto, é necessária a otimização do

processo avaliando a relação de fontes de nutrientes necessárias, a temperatura e o pH.

Castro et al. (2005) utilizaram o nitrato de potássio (KNO3) e o peróxido de hidrogênio

na biorremediação in situ de solos contaminados por petróleo, e observaram nos tratamentos

dos quais foram aplicados o peróxido de hidrogênio e nitrato de potássio, respectivamente,

que apresentaram reduções de hidrocarbonetos totais de petróleo (HTP) de 86 e 91%,

indicando que a adição dos compostos estimularam a biodegradação e descontaminação de

solos com hidrocarbonetos de petróleo e que esta é uma técnica de remediação de subsolos

contaminados, desde que os fatores limitantes que inibem a atividade dos microrganismos

sejam adequados para que estes possam agir.

Mariano et al. (2007) estudaram a biodegradação do óleo diesel pelas técnicas de

bioestimulação (adição de soluções de nitrogênio e fósforo ou surfactante Tween 80) e

bioaumentação (consorcio bacteriano isolado de um sistema de landfarming). A eficiência de

degradação foi satisfatória nas duas técnicas utilizadas, mas se obteve melhores resultados

quando adicionado nutrientes. A remoção de hidrocarbonetos totais de petróleo (TPH) foram

de 45,5% em 55 dias de tratamento.

Abdulsalam e Omale (2009) compararam as técnicas de bioaumentação e

bioestimulação em um solo contaminado com óleo de motor usado. Como resultado foi

observado que o tratamento com bioestimulação foi o mais efetivo, sendo que quando

acopladas ambas as técnicas também foi observada significativa degradação. O tratamento

com bioestimulação obteve melhores resultados quando adicionado nutrientes para os

microrganismos endógenos, os microrganismos tiveram uma maior atividade metabólica.

Porém, quando o tratamento envolveu a inserção de microrganismos exógenos, houve uma

competição maior de nutrientes entre os microrganismos endógenos e os exógenos.

Meneghetti et al. (2009) avaliaram a atividade microbiológica em solo argiloso

contaminado com biodiesel, pelos processos de biorremediação: atenuação natural e

30

bioestimulação (NPK). A maior atividade microbiológica ocorreu nos tratamentos de

bioestimulação, apresentando completa redução dos ácidos mirísticos (C14:0) e linolênico

(C18:3), sendo que a maior eficiência de degradação foi de 90%.

Thomé et al. (2010), avaliaram a degradação do biodiesel no solo pelas técnicas de

atenuação natural e bioestimulação. A técnica de bioestimulação foi a mais eficiente na

descontaminação de um solo argiloso contaminado com biodiesel quando comparado ao

processo de atenuação natural. A adição de nutrientes (N e P) resultou na maior taxa de

degradação do biodiesel entre os tratamentos de biorremediação estudados, com 85% de

remoção.

Liu et al. (2010) estudaram a biorremediação de um solo contaminado por

hidrocarbonetos de petróleo, utilizando a técnica de bioestimulação com a adição de esterco

na área contaminada. Após um período de 360 dias, os autores obtiveram uma remoção do

contaminante de 58,2%.

Komilis et al. (2010) estudaram o efeito da adição de nitrogênio na biorremediação

aeróbia de um solo contaminado com diesel. O solo foi contaminado artificialmente em uma

concentração inicial de 2% de diesel. O nitrogênio foi adicionado como NH4Cl em uma única

carga no início do experimento, em concentrações de 0, 100, 250, 500, 1.000 e 2.000 mg N/kg

de solo seco. Os resultados mostraram que as condições ideais para a degradação do diesel em

função do teor de N adicionado foi de 250 mg N/kg qual resultou no maior consumo de

oxigênio e consequentemente maior degradação do contaminante, assim a concentração de N

ideal ficaria na faixa de aproximadamente 0,15 g N/g de diesel degradadas ou 1400 mg N/kg

de solo seco, com base na concentração inicial de diesel utilizado no estudo.

Kauppi et al. (2011) estudou a biorremediação de um solo contaminado com óleo

diesel em condições de frio. Foram adicionados nutrientes e oxigênio para bioestimulação e

bactérias com sequencia de RNA clonados. O autor constatou que a bioestimulação

favoreceu a biorremediação, enquanto o bioaumento não teve qualquer efeito adicional.

31

2.3.2.3 Bioventilação

A técnica de bioventing ou bioventilação como é conhecida, caracteriza-se pela adição

de oxigênio no solo para estimular o crescimento dos organismos naturais e/ou introduzidos

pela bioaumentação (MENEGHETTI, 2005).

De acordo com Borden et al. (1995), quase todos os hidrocarbonetos de petróleo são

biodegradáveis sob condições aeróbicas. O oxigênio é um co-substrato que pode iniciar o

mecanismo de biodegradação e, depois de iniciado o metabolismo, pode também funcionar

como aceptor de elétrons para a geração de energia. Em altas concentrações de

hidrocarboneto, a biodegradação aeróbia pode não ser suficiente para degradá-los

completamente. Quando o oxigênio é esgotado e o nitrato está presente, os microrganismos

anaeróbios facultativos utilizarão o nitrato como aceptor final de elétrons em substituição ao

oxigênio. Raimundo e Rizzo (2002) avaliaram a eficiência de remoção de petróleo de um solo

areno-argiloso contaminado por óleo cru, através do uso de aditivos (nutrientes,

microrganismos, surfactantes, enzimas comerciais, dentre outros), em um biorreator. O

biorreator proporcionou melhor incorporação dos aditivos ao meio, tendo como processo a

biodegradação aeróbia. A aeração do biorreator foi realizada diariamente durante uma hora

com vazão de 20 L/min, com o objetivo de suprir a demanda de oxigênio requerida pelos

microrganismos. De uma forma geral, a condução do processo no biorreator teve como

consequência uma elevação nas eficiências de biodegradação dos poluentes.

Cunha et al. (2004) estudaram a remediação de um solo residual de gnaisse (areno

siltoso), contaminado com gasolina e etanol, com o uso de bioventing, observando o

crescimento dos microrganismos no solo. Um fluxo constante de 13,8 kPa foi injetado por um

compressor para garantir oxigenação constante do solo. Os autores concluíram que o

bioventing é uma boa técnica para auxiliar na descontaminação do solo, mas que no caso de

contaminação com gasolina não surtiu grandes efeitos, após 100 d de descontaminação.

Byun et al. (2005) realizaram o monitoramento de um solo arenoso contaminado

artificialmente com diesel através da técnica de bioestimulação com oxigênio, analisando três

diferentes vazões de ar que foram de 5, 10 e 20 mL/min. As amostras de solo foram

contaminadas com 10 g TPH/Kg de solo e a relação C:N:P foi ajustada para 100:10:1. Os

resultados para a remoção dos TPH (hidrocarbonetos totais de petróleo) em função da taxa de

32

ar foram muito semelhantes, sendo que o valor ótimo considerado para a degradação abiótica

dos TPH foi de 5 mL/min. A degradação do compostos foi melhor avaliada fazendo a

contagem microbiológica e atividade da desidrogenase.

Arrar et al. (2007) estudaram o efeito da injeção de ar em um solo silto arenoso

contaminado com 4% de óleo diesel em massa seca. Os autores utilizaram um reator com 16

Kg de solo contaminado, adicionando nitrogênio e fósforo, ao solo para se chegar à relação

C:N:P de 100:10:1 e capacidade de campo de 60%. Foram montados dois reatores, sendo que

um foi utilizado como controle. A análise da degradação foi feita através de cromatografia

gasosa. A degradação foi mais rápida durante os primeiros 7 d, após esse período houve uma

diminuição e uma estabilização após 10 d. A remoção proporcional de óleo diesel chegou a

68,7%, 76,5% e 82,0% para as respectivas velocidades de fluidização de 9,9 cm/s, 13,4 cm/s

18 cm/s (que corresponde as respectivas vazões de 1049, 1415 e 1900 mL/min).

2.3.2.4 Bioaumentação

A bioaumentação é um processo em que se adicionam culturas microbianas (exógenas

ou endógenas) no meio contaminado.

De acordo com a legislação brasileira, que dispõe sobre os processos de remediação,

só é permitida a inoculação de microrganismos autóctones, considerando que, em função de

suas peculiaridades ou de um uso inadequado, os microrganismos alóctones podem acarretar

desequilíbrio no ecossistema e danos ao meio ambiente (BRASIL, 2002). Cunningham e Philp (2000) compararam em seu estudo as técnicas de bioaumentação

e bioestimulação em tratamento ex situ em solo contaminado com óleo diesel, e mostraram

que a técnica de bioaumentação foi mais efetiva, e que a adição de nutrientes não teve

significativa mudanças de remoção.

Pellizari e Luz (2000), afirmam que os microrganismos capazes de degradar um

xenobiótico específico são encontrados com maior frequência nos locais contaminados

previamente com o poluente.

Quanto à eficiência do bioaumento, foi observado por Trindade (2002), quando houve

a adição de microrganismos com habilidade para degradar o óleo cru, isolados do próprio

solo, permitiu eliminar a fase de adaptação dos microrganismos no solo contaminado.

33

Bento et al. (2003) utilizou a técnica de bioaumentação e obteve uma degradação de

75 % do poluente após duas semanas de experimentos, os microrganismos utilizados foram

bactérias selecionadas de um solo contaminado.

Rizzo e Raimundo (2003) avaliaram as técnicas de biaumento e bioestimulação no

tratamento de solo contaminado por hidrocarbonetos de petróleo, com teor de umidade de

50% da capacidade de campo. Os autores verificaram que a condição em que foi empregada a

junção das técnicas, com bioestimulação na relação C:N:P de 100:1,25:1 e a bioaumentação

empregando inóculo de 108 UFC/g solo, foi a que apresentou maior eficiência de degradação

do contaminante.

Mariano et al. (2009) investigou a eficiência da técnica de bioaumentação em solos

contaminados com óleo diesel, em escala laboratorial. Os autores testaram diferentes culturas

de bactérias e inóculos comerciais, e a que mostrou-se mais eficiência na biodegradação do

óleo diesel foram as Staphylococcus hominis e Kocuria palustris.

Karamalidis et al. (2010) estudaram a técnica de bioaumentação com microrganismos

encapsulados, cepas únicas e microrganismos livres em solo arenoso. Os autores constataram

que os microrganismos encapsulados tem mais eficiência que os microrganismos livres, pois o

encapsulamento das células microbianas permite que os microrganismos permaneçam

protegidos por mais tempo, facilitando a sua sobrevivência no ambiente contaminado.

Li et al. (2010) estudaram a biorremediação de solo contaminado com borra oleosa

pela estimulação de microrganismos endógenos e verificaram que a inserção de

microrganismos endógenos por bioaumentação mostrou-se eficiente, apresentando

degradação de 58,2 %.

Lebkowska et al. (2011) pesquisou os impactos do bioaumento múltiplo no tratamento

do solo contaminados por combustíveis. O bioaumento múltiplo de solo com microrganismos

indígenas esta sendo aplicada na biorremediaçao de solo contaminado com altos níveis de

concentração de diesel ou outros hidrocarbonetos. A inoculação múltipla de solo com

indígenas microrganismos foi então aplicada e o processo teve eficiência de 80% e 98% de

remoção de TPH para os solos tratados.

A junção da técnica de bioaumentação com a técnica de bioestimulação tem sido

sugerida em muitos trabalhos (CUNNINGHAM e PHILP, 2000; RIZZO e RAIMUNDO,

2003; BENTO et al., 2005; MARIANO et al., 2007), por diminuir o tempo da

biorremediação.

34

2.4 MICRORGANISMOS DEGRADADORES DE HIDROCARBONETOS

Os microrganismos são os principais agentes responsáveis pela ciclagem do carbono

na natureza. Em muitos ecossistemas existe uma comunidade autóctone de microrganismos

capazes de degradar hidrocarbonetos (hidrocarbonoclásticos) (KATAOKA, 2001).

Gutnick e Rosenberg (1977) avaliam 3 características essenciais para a utilização de

hidrocarbonetos pelos microrganismos:

a) um sistema eficiente de absorção de hidrocarbonetos com sítios especiais de

ligação e/ou produção de substâncias biossurfactantes para o transporte do hidrocarboneto ao

interior da célula;

b) enzimas oxigenases específicas;

c) especificidade induzida – resposta positiva do organismo ao hidrocarboneto.

As bactérias, os fungos e as leveduras são os principais agentes biotransformadores

devido à habilidade em degradar uma ampla variedade de substâncias xenobióticas,

normalmente encontradas em resíduos de indústrias de óleo (URURAHY et al., 1998).

Bactérias e leveduras aparentam ser os principais responsáveis pela degradação dos

hidrocarbonetos em ambientes aquáticos enquanto que fungos e bactérias são dominantes no

solo (HANSON, 1997 apud BALBA et al., 1998).

Cho et al. (1997) desenvolveram experimentos em escala de laboratório sobre a

biorremediação de solo contaminado por petróleo durante a guerra do Golfo em 1991 e

verificaram que as frações saturadas de petróleo foram mais rapidamente degradadas

comparadas às frações aromáticas pelos microrganismos isolados do local. As principais

espécies de bactérias encontradas no solo biorremediado que supostamente foram as

responsáveis por essa degradação foram Rhodococcus sp. e Nocarida asteróide.

Palittapongarnpim et al. (1998) isolaram duas linhagens de leveduras de solos

contaminados por óleo e foram identificadas como Candida tropicalis. Estas duas linhagens

mostraram ser capazes de degradar óleo cru, porém com diferentes capacidades. A linhagem

mais eficiente degradou 87,3% do petróleo total sendo que 99,6% dos n-alcanos foram

degradados. Isso demonstrou que diferentes linhagens de uma mesma espécie de

microrganismo podem apresentar diferenças na habilidade em degradar hidrocarbonetos de

petróleo.

35

Ururahy et al. (1998) estudaram a viabilidade técnica do tratamento biológico de borra

oleosa em escala de bancada. A partir de estímulo de microrganismos nativos presentes no

resíduo oleoso, concluíram que os mesmos foram capazes de crescer em meio contendo borra

de óleo como única fonte de carbono e energia. A identificação desses microrganismos

revelou a presença das bactérias Pseudomonas cepacia, Pseudomonas aureofaciens,

Pseudomonas picketti, Flavobacterium indologenes, Xanthomonas maltophilia e

Ochrobactrum anthropi, das leveduras Candida tropicalis e Rhodotorula mucilaginosa, além

de duas espécies de fungos filamentosos.

Li et al. (2000) isolaram bactérias como Xanthomonas, Bacillus e Hyphomicrobium

de área contaminada por petróleo a mais de 25 anos, verificando que estas eram

potencialmente degradadoras de hidrocarbonetos. Barathi e Vasudevan (2001) isolaram uma

linhagem de Pseudomonas fluorescens, também de solo contaminado por petróleo, com

capacidade em degradar várias frações de hidrocarbonetos.

Microrganismos com habilidade em utilizar hidrocarbonetos de petróleo podem ser

encontrados em áreas poluídas ou áreas que não tiveram contato prévio com esses poluentes.

A quantidade de microrganismos, porém, que apresentam essa habilidade geralmente é maior

no local que foi impactado. Além disso, nas áreas expostas a esses poluentes, a condição de

estresse ocasionada pode selecionar melhores linhagens com habilidade em degradar tais

compostos. Os microrganismos presentes em solo contaminado por hidrocarbonetos de

petróleo provavelmente estão adaptados a esse ambiente e podem utilizar este poluente como

fonte de carbono e energia.

Segundo Rosato (1997), o processo de adaptação dos microrganismos ocorre através

de três mecanismos interrelacionados: indução e/ou desrepressão de enzimas específicas,

mudanças genéticas que resultam na aquisição de novas atividades metabólicas e

enriquecimento seletivo de organismos capazes de transformar os compostos.

O uso de culturas mistas de microrganismos eucariotos e procariotos pode ser mais

eficiente na biodegradação do petróleo, por ser este uma mistura complexa de compostos

(BALBA, et al., 1998). Muitos trabalhos quanto à biodegradação de hidrocarbonetos de

petróleo demonstraram o uso de consórcio de microrganismos (LI et al., 2000; MISHRA et

al., 2001; VASUDEVAN e RAJARAM, 2001), pois sua capacidade biodegradativa é maior

quantitativamente e qualitativamente quando comparado com a cultura pura. A comunidade

mista pode também apresentar maior resistência frente às substâncias tóxicas, pois é maior a

probabilidade de que um organismo que tenha a capacidade de detoxificá-las estar presente.

36

Finalmente, sendo o petróleo e seus resíduos macromoléculas, a utilização de culturas mistas

permite uma sucessão de ataques aos mesmos, proporcionando no final uma completa

degradação do poluente (GRADY, 1985 apud KATAOKA, 2001).

Ao contrário das bactérias e leveduras que mostram decréscimo na capacidade de

degradação de alcanos com o aumento da cadeia do composto, os fungos filamentosos

parecem ser mais hábeis em degradar ou transformar hidrocarbonetos de estrutura complexa e

de cadeia longa. Entretanto, o metabolismo dos fungos geralmente resulta numa degradação

incompleta que necessita da associação de bactérias para alcançar a completa oxidação do

composto (RISER-ROBERTS, 1992).

2.4.1 Processo de degradação do contaminante pelos microrganismos

O crescimento dos microrganismos em uma interface de óleo/água favorece o

aparecimento de um biofilme, cuja formação envolve as seguintes etapas: primeiro os

microrganismos aderem a superfície de grandes gotas de óleo devido a hidrofobicidade das

células, em seguida as células aderidas forma uma camada delgada na interface óleo/água,

extraindo os compostos insolúveis em água da fase oleosa e utilizando os sais minerais da fase

aquosa. Quando as células revestem as gotas de óleo produzindo biossurfactantes, a tensão

interfacial disponível é reduzida favorecendo o crescimento microbiano. Quando o composto

oleoso contido nas gotas desaparece, os microrganismos colonizam outras gotas (BENTO,

2005).

A taxa e a extensão da biodegradação de compostos orgânicos no solo, principalmente,

para compostos hidrofóbicos, são afetadas pelas complexas interações entre as moléculas dos

contaminantes, as partículas do solo, da água intersticial e dos microrganismos degradadores

dos contaminantes (SEABRA, 2005).

A questão da sorção ainda não é bem estudada, porém a sorção do contaminante pela

superfície sólida da argila pode inibir a biorremediação por inacessibilidade dos

microrganismos presentes ao composto sorvido (SCHMIDT, 2004). De acordo com

Alexander (1994) alguns microrganismos são capazes de biodegradar compostos sorvidos e

outros apenas os compostos em solução aquosa.

37

À degradabilidade do biodiesel, enzimas extracelulares como lipases e esterases têm o

potencial de hidrolisar ligações de éster, atuando em uma variedade de xenobióticos de

origem lipídica resultando, assim, em álcoois e ácidos graxos como produto da oxidação

(Boczar et al., 2001).

Segundo Meyer (2011), o mecanismo de hidrólise a partir de uma lipase ou esterase é

composto por quatro etapas principais. Primeiro, o substrato se liga a uma serina ativa da

enzima; em segundo lugar, um álcool é liberado e um complexo acetil-enzima é formado. Em

seguida, há um ataque de uma forma nucleofílica (água em hidrólise, álcool ou éster),

transformando-se em um intermediário tetraédrico. Por último, este intermediário é

convertido em produto (um ácido ou um éster), e a enzima se desprende do substrato,

tornando-se livre novamente (BORNSCHEUER, 2002).

Figura 03. Hidrólise de um éster catalisado por lipases ou esterases.

Fonte: Adaptado de Santos, 2009.

As lipases atuam preferencialmente na degradação de ácidos graxos de cadeia longa,

as esterases hidrolisam ésteres simples e triglicerídeos com cadeias relativamente mais curtas

de, no máximo, C6. Além disso, se por um lado, as esterases obedecem à cinética clássica de

Michaelis-Menten e atuam em substratos somente solúveis em água; as lipases, ao contrário,

estão ativas em soluções hidrofóbicas saturadas e apresentam sua atividade drasticamente

aumentada no momento em que começam a entrar em contato com uma concentração mínima

desses substratos, sendo estes organizados em micelas ou em gotas de emulsão (MEYER,

2011).

38

2.5 JET GROUTING – TÉCNICA DE TRATAMENTO DE SOLOS

A técnica de tratamento de solos Jet Grouting consiste no melhoramento das

características geotécnicas dos terrenos, realizado no interior do terreno sem escavação prévia,

através da injeção a altas pressões (de 20 a 40 MPa). A injeção de calda de cimento é

executada através de jatos horizontais, provenientes da transformação de energia potencial de

injeção da calda em energia cinética, que tem a capacidade de desagregar a estrutura do

terreno natural e assim misturar as partículas do solo com a calda de cimento, proporcionando

um material resultante com melhores características mecânicas e de menor permeabilidade do

que o terreno original (PINTO, 2009).

A utilização desta técnica tem desempenhado uma função de grande importância nas

construções de Engenharia Civil em meio urbano, áreas de grande ocupação urbana. A

realização de fundações indiretas, reforço e recalques de fundações, a execução de contenções

através de cortinas de colunas de Jet Grouting, são alguns exemplos onde a utilização desta

técnica de tratamento de solo tem sido frequente (PINTO e FALCÃO, 2010).

A técnica Jet Grouting apresenta uma grande versatilidade no melhoramento dos

solos, uma vez que pode ser aplicada num elevado tipo de solos. Pode ser utilizada desde em

solos incoerentes, tais como areias, seixos e cascalho assim como em solos coesivos como é o

caso da argila e das siltes (RIBEIRO, 2010).

A técnica do Jet Grouting tem evoluído bastante, de forma a adequar-se às diversas

situações que são propostas, sendo assim houve necessidade de desenvolver vários sistemas

de injeção, que são os seguintes:

a) Sistema de Jet 1 ou simples;

b) Sistema de Jet 2 ou duplo;

c) Sistema de Jet 3 ou triplo.

Para todos os sistemas é necessário definir os seguintes parâmetros:

a) Pressão e Caudal do cimento;

b) Número e diâmetros dos bicos de injeção;

c) Relação entre a água e o cimento;

d) Velocidade de subida e rotação da vara.

39

2.5.1 Parâmetros de execução do Jet Grouting

Conforme Ribeiro (2010), no sistema de Jet Grouting é necessário definir um conjunto

de parâmetros no projeto de dimensionamento, tais como: velocidade de subida e rotação da

vara, pressão, injeção de calda, caudal injetado, diâmetro e número de injetores e relação

água/cimento (a/c), conforme as equações apresentada por Carreto (2000).

2.5.1.1 Velocidade de rotação da vara

A equação da velocidade de rotação da vara é o número mínimo de rotações num

determinado tempo e em cada passo de injeção, sendo em geral duas por passo por bico de

injeção. A velocidade de rotação da vara é dada pela Equação 1.

(1)

Onde:

- Vr [rpm]

- Vs [m/min]

2.5.1.2 Velocidade de subida

A velocidade de subida da vara depende do tipo solo, em solo não coesivos o jato

tende a dispersar-se desagregando as partículas numa área de influência superior, em solo

coesivos o jato tende a concentrar-se devendo, assim, optar-se por reduzir o passo, de forma a

evitar que porções de argilas permaneçam ligadas. Geralmente adota-se passo da ordem dos 4

centímetros em solos argilosos (em 19 segundos) e da ordem de 8 centímetros (em 19

segundo) para solos arenosos, isto é, a velocidade de subida da vara é o tempo que a vara

demora a subir um determina espaço. A velocidade de subida é determinada através da

Equação 2.

40

φ (2)

Sendo:

Vs [m/min]

Q [m³/min]

φ [Kg/m³]

C [Kg/m]

No Quadro 1 estão representados os valores característicos para os diferentes

parâmetros que variam dependo do sistema, conforme Pinto (2009):

Quadro 1: Valores característicos dos parâmetros do sistemas de Jet Grouting.

Sistema Simples Sistema Duplo Sistema Triplo

Mínimo Máximo Mínimo Máximo Mínimo Máximo

Pressão de Injeção da calda (MPa) 20 60 30 60 3 7

Fluxo de calda (L/min) 40 120 70 150 70 150

Pressão de Injeção de ar (MPa) - - 0,6 1,2 0,6 1,2

Fluxo de ar (L/min) - - 2000 6000 2000 6000

Pressão de Injeção de água (MPa) - - - - 20 50

Fluxo de água (MPa) - - - - 70 150

Diâmetro do bocal

Injeção de calda

(mm) 1,5 3 1,5 3 4 8

Injeção de água

(mm) - - 1 2 1 2

Injeção de ar

(mm) - - - - 1,5 3

Velocidade de rotação (rpm) 10 25 5 10 5 10

Velocidade de subida (rpm) 10 50 7 30 5 30

41

2.5.1.3 Composição da calda

Tendo em consideração que a injeção de calda no terreno provoca alterações no solo,

uma vez que o tipo de cimento, as relações água/cimento (a/c) e adição de adjuvantes alteram

a viscosidade e consistência do mesmo, é de elevada importância a composição das caldas de

cimento no resultado final de qualquer tratamento de terrenos. Na constituição da calda de

cimento podem existir diferentes relações água/cimento, há que referir que uma das causas

possíveis para a instabilidade das caldas é a menor concentração de cimento face a da água.

Assim, é possível verificar que quanto menor a quantidade de cimento menor será a

viscosidade do terreno, isto é, a consistência da calda será menor quando a/c for maior. Por

exemplo, quando a relação a/c é inferior a 0,4, a consistência da calda é reduzida; por outro

lado, se a relação a/c for superior a 0,6 a viscosidade do material será aceitável.

A equação do consumo de cimento é deduzida através da Equação 3, colocando a

expressão em função da composição da calda (CARRETO, 2000).

(3)

2.5.1.4 Pressão do fluido aglutinante

Carreto (2000) explica que a pressão (P) que se aplica ao fluido aglutinante na técnica

de Jet Grouting é fundamental, uma vez que apresenta um efeito essencial no corte e erosão

do solo. É de notar que a pressão é o fator determinante no diâmetro da coluna, isto é, o raio

de influência da calda é condicionado pela pressão que se impõe. Como referido

anteriormente, os solos finos apresentam uma maior coesão, logo um índice de vazios menor,

o jacto de calda não penetra com tanta facilidade quando comparado com solos com maior

porosidade, como por exemplo, as areias e seixos. Assim, a pressão a aplicar varia consoante

a coesão do solo, isto é, quanto maior a coesão maior terá de ser a pressão a aplicar de forma a

desagregar de uma melhor forma o terreno. A pressão define-se através da Equação 4.

42

(4)

Sen

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